土壤溶解有机碳降解的研究进展

刘 叶，刘文静，高祥森

(中国石油大学胜利学院,山东 东营 257061)

土壤溶解有机碳(dissolved organic carbon，简称DOC)虽然一般仅占土壤有机碳总量的1%～5%(表1)，但却是土壤有机质中代谢活度最为旺盛的化学物质，在土壤有机质中的分解、积累以及对土壤环境污染物的降解等方面起着至关重要的作用。具体表现在：(1)土壤DOC与土壤微生物量同属于土壤活性有机物质，能够被土壤中细菌等微生物分解转化，以供给土壤养分和必需的矿物元素；(2)土壤DOC极易溶解于水，对土壤生态系统中C、N等元素的生物化学循环及主要重金属镁、铝等元素的转化和迁移都尤为重要[1]。此外，还能够调节土壤中主要阳离子淋失、金属转化、矿物沉积、土壤微生物代谢强度以化学和生物学过程都起着必要的作用[2]，联结着陆地和海洋两大生态系统中元素的生物地球化学循环过程，在生态系统物质循环和能量流动中起着重要作用[3]。因此，研究土壤溶解性有机碳的生物和化学降解以及降解的影响因素，分析其含量的动态变化，对于研究土壤营养物质的供给效率、碳循环以及生态系统的环境效应都有着重要的意义。

表1 土壤DOC的含量和所占比例[4]

1 土壤溶解有机碳的概念

土壤溶解有机碳(DOC)指的是在特定的空间范围内，会受到植物及微生物的强烈作用、在水中可以很好的溶解、在土壤中具有较强的迁移作用、易发生氧化、易于分解、容易发生矿化作用、组成和性质均不稳定，这类代谢强度高的土壤碳素。DOC并不单指某种化合物，而是作为有机碳的重要组分，它与固相的有机碳相比具有更多的活性点位[5]，能够强烈影响到土壤的形成、矿物的风化、污染物质的毒性和迁移及营养物质的有效性[6]。

2 土壤溶解有机碳的生物降解

土壤溶解有机碳作为最基本的生物降解资源已受到从们的广泛关注，因DOC是土壤的活性有机碳，能够为土壤微生物直接提供有效的有机碳源[7]，会作用于土壤中有机以及无机物质的降解过程，对土壤C、N等养分的迁移转化也起着重要的作用。

微生物对DOC的降解主要通过两个连续或交替的作用：(1)主要是细菌对DOC的同化作用；(2)微生物为得到所需的能量以及营养物质而将DOC进一步降解为二氧化碳或甲烷等无机物。现今，对DOC生物降解的检测方法不甚相同。大部分是采用实验培养法，实验的具体条件和方法也各有不同[8]。

近年来，国外对溶解有机碳的生物降解的关注点在林地土壤中DOC[9-10]，在农田土壤DOC的调查大部分是分析DOC的来源、动态变化以及作用因子等内容[11]。Boyer[10]、Nelson等[12]研究表明土壤中大部分的DOC都能够生物分解和吸收，能够被微生物降解的比例占到10%～40%，这与李廷强等[13]的研究结论相符。Yano等[14]调查发现，森林土壤DOC能够被降解的量占到12%～44%，这与多数人的研究结果相符，约有10%～40%的DOC能够发生分解反应。Boyer等人[10]发现，有机土壤中DOC的含量、微生物强度比一般性的土壤介质高，但能够被利用的DOC含量却较低，而且农田土壤DOC的降解性一般高于森林土壤。Block等[15]测得土壤溶液和河水水样中的DOC有24%～39% 可被降解。Qualls 等[16]发现DOC的降解速率随土壤深度变大而减小。Wagai等[17]指出淋滤液中能够发生降解反应的DOC占比在13 % ～16 %，在浸提液中的比列约是18% ～27%。生物降解的快慢程度会根据培养时间和培养条件的不同而有所差异，对于一些容易发生降解作用的部分降解速率快，研究表明在样品浸提液的亲水中性组成部分有15%可在三天培养时间内降解完全[18]。落叶林表层沉积物中浸提液中的DOC有大约22%的量能在前14天降解完全，对于一些玉米农田区域降解量能到29%[10]。

近几年，国内也有很多有关DOC生物降解的研究，禹洪双等[19]通过实验室模拟实验分析不同种类水稻土DOC含量和生物降解作用规律，微生物降解的快慢对于DOC不同组分有明显差异，其中碳水化合物能够被微生物首先降解，组分复杂的芳香性物质被生物利用的程度相对较低，并且芳环组分越多，DOC越难被生物降解。也就是说，DOC的降解程度会因DOC中芳环成分比例的增大而减小，DOC在波长在280 nm的紫外光下能够表现出较强的生物降解特征。分析还发现DOC的降解速率在培养起始阶段最快，随着培养时间的增加降解程度下降并在一定时间内趋于相对稳定，这与焦坤等(2005)对红壤稻田土壤溶解有机碳生物降解特征的研究结果相符。通过对红壤稻田土壤DOC含量动态研究发现，DOC的含量不仅与土壤有机碳库有关，还受到微生物降解作用和土壤本身的性质所决定。表层土壤的微生物代谢强度相对较高，对DOC的分解作用效果显著，而土层较深的土壤微生物代谢作用较弱，分解和利用DOC的能力较低。吕国红等[20]对盘锦湿地溶解性有机碳季节动态进行研究，结果表明DOC的含量与湿地沉积环境中微生物活性密切相关，土壤微生物活性能够作用于DOC的产生和分解、组成结构和性质变化。当微生物代谢强度增强，微生物的代谢产物也随之增加，最终使DOC含量也增加[21]。随着土壤微生物活性的增加，对DOC的生物降解作用和矿化作用也随之增强，DOC的含量降低，DOC的组分也会发生相应的改变[22]。张金波等人[23]发现小叶章湿地表层土壤DOC含量随季节的变化特征，该结论与吕国红等(2006)的研究不相符，分析发现对于区域不同的条件，植被群落的种类不一，土壤微生物的代谢强度在不同时期对DOC的分解能力有所差别。柳敏等[24]得出DOC是土壤微生物生长、生物分解以及养分供给最重要的源泉，直接关系到微生物的活性强弱，此外DOC对于碳、氮、磷等土壤营养元素以及污染物的迁移转化能力也有直接的作用。还有一些研究发现，DOC还可被直接利用或通过自身分解产生养分因子，提高土壤肥力。不同来源的DOC均能显著提高土壤的肥力[25]。DOC使土壤中微生物数量增加、活性增强，提高了土壤养分的有效性，进而促进了微生物对DOC的降解[26]。

到目前为止，多数研究认为有10%～40%的DOC是能被生物降解，但不同研究得到的结论也不甚相同，所以对DOC的生物降解的认识还有待提高，需要进一步深化研究。

3 土壤溶解有机碳的化学降解

目前，针对土壤溶解有机碳的化学降解大多是对光化学降解的研究。研究发现，DOC的来源主要包括外源输入[27-28]及现场生物活动的自生来源贡献[29-31]。这些不同来源的DOC通过生物降解和化学降解综合作用而迁移转化。其中，由太阳能提供的光降解作用强烈影响着DOC的组成性质和生物化学过程[32]。

经研究发现，DOC的光降解过程分为三大类。第一类是直接光降解，即太阳光辐射直接作用于化学物质本身而发生的降解作用，直接光降解能将大分子的有机物质降解成小分子化合物；第二类是间接光降解又称为光敏化反应，即在水域中的腐殖质、细菌等天然化合物，经过太阳光辐射作用，激发出能量传递给大分子物质使其降解。间接光降解比直接性的光降解作用效果更为明显；第三类称为光氧化反应，即一些细菌和腐殖质等纯物质经过太阳光辐射作用产生自由基，转化成的中间体在下一反应阶段与大分子物质起作用而产生最终物质。DOC发生降解会作用于紫外以及可见光区，尤其在波长280～315nm处的吸光度下降，导致高强度的紫外辐射到达深层水体，使得水生生物受到紫外辐射作用，可能会引起生物体遗传物质的破坏[33]，所以，光化学降解对DOC的生物有效性起着重要的作用。

陈文昭等[34]对小球藻来源溶解有机质(DOM)的光化学降解特性进行研究，结果表明藻类自生来源的溶解有机质具有很强的光化学降解活性。在水环境中溶解有机质光降解作用的研究多集中于外源输入的溶解有机质上[32,35]，这些较大的DOM能够降解为生物所需要的小分子DOM，也有利于微生物的繁殖[36]。Benner等人[37]的分析表明，自生溶解有机质发生光降解作用后，生物有效性不同于陆源溶解有机质的增加，相反生物有效性呈现下降的趋势，分析原因是进行了光腐殖化作用[38]。

4 影响土壤溶解有机碳降解的因素

目前，对溶解有机碳的降解在不同生态系统中的影响因素也是DOC相关研究的热点问题。影响DOC降解的因素主要有：DOC的内在性质、土壤温度、土壤深度、水分等自然因素和人为因素的综合影响[39]。

4.1 DOC的内在性质

DOC的性质对生物降解的程度起着关键的作用。不易发生降解的DOC内在特性是：具有较多的复杂芳环，碳水化合物相对较少[40-41]。而生物降解也相应的改变DOC的自身特性，导致土壤有机质不易分解而长时间存在。当生物降解作用后生成芳香性有机物的积累，芳香性有机物是比较稳定的，降解速率慢。在培养初期，微生物会选择性的降解不稳定的碳水化合物，随着培养的进行，溶液中产生细菌等微生物的代谢终产物，分析是由于一方面碳水化合物与不易降解的DOC结合，生物可利用性降低；另一方面在通过降解作用，微生物本身的性质发生改变，不能很好的吸收这些化合物，而分解较为稳定的DOC。在培养终期，DOC的性质有了显著差异，组分的芳环数、碳水化合物量以及热稳定性等方面都趋于稳定。因此，DOC降解作用的最终结果改变了其内在性质而趋于形成难降解的稳定的DOC[8]。

4.2 土壤温度

Mcdowell等[14]发现，土壤中DOC含量会根据季节的不同而有所差异，夏秋季含量达到峰值，高于冬季[42-43]。Cronan等人[44]得出夏季表层土壤中DOC的含量高于冬季的26%～32%，较深层土样中DOC的含量无明显差异[45]。表明因温度升高使微生物代谢强度旺盛是导致DOC含量出现季节动态变化的原因。温度对土壤DOC影响的研究结论较为一致，有结果表明DOC的含量会因温度的升高出现指数性的增长[46]，究其原因是温度的升高，微生物代谢能力提高，土壤DOC含量会随之升高[47-48]。大多数研究表明温度在20℃时DOC的分解能力最强，高出或低于此温度都会引起DOC分解速率的降低[49]。不过Andersson等[50]指出增加温度会引起土壤性质的变化，另外微生物因营养物质的不足而死亡分解会在一定程度上导致DOC的含量的增加。

4.3 土壤深度

Jerome等人[51]发现活性有机碳的含量会因土壤深度的增加而减小，土层越深，土壤有机碳存留时间会提高，可利用率降低。不过，另有报道，DOC含量的变化与土壤深度无显著相关性，深层土壤中DOC的含量相对较高，原因与深层土壤中微生物的代谢强度和迁移转化相关[1]。

4.4 水分状况

土壤水分状况能够在很大程度上影响DOC的降解。研究热点多集中于干湿循环作用对于DOC含量的影响。大部分研究表明土壤经过干湿循环后能够增加DOC的含量，原因是干燥后的土壤，微生物活性降低，对土壤底质的降解能力减弱，有利于DOC含量的增加，而且土壤底质中生物的分解死亡，引起土壤湿润时，也能使DOC浓度的增加[8]。Lundquist等[52]也指出干湿作用增加土壤中DOC的含量，分析主要原因：1)强烈的干湿作用显著降低细菌丰度，从而减弱细菌等微生物对DOC的降解作用。2)干湿循环作用提高微生物活度以及微生物代谢产物的积累，引起稳定的DOC浓度的增大。3)干湿循环能够使土壤原有的性质发生改变，加大了稳定有机质与微生物结合的概率，从而引起难溶性有机质经微生物的降解作用转化为可溶性的小分子物质。Tyler等[53]和Christ 等[54]也报道土壤水分含量与溶解有机质的浓度存在正相关性，原因是土壤水分状况能够改变微生物的代谢强度，活性高有利于溶解有机质的产生。不过Guggenberger 等[55]分析指出两者不存在显著相关。大多数研究表明淹水环境中的DOC含量较高于非淹水情况的DOC，这与陶澍等[56]的研究结果一致。湿润土壤环境下升高水分的含量，转化为DOC的量也随之升高，因为湿润环境能够使疏水酸的数量升高，而较干燥的环境会使亲水酸的数量升高[54]。研究发现，淹水初期土壤溶液中DOC的含量明显增加[57]，淹水环境DOC降解程度低，降解不完全，代谢产物中可溶性组分的比例较高，从而引起DOC含量的提高。

4.5 森林采伐和造林

土壤中DOC含量会因森林采伐和造林方式的不同而引起相应的变化。Johnson[58]研究调查表明土壤中的DOC含量会因森林被采伐后而有所增加，但这一结果与Lepisto等的完全不同，研究表明采伐后的森林土壤中DOC含量的降低，可能是由于径流量的增大而导致，与森林采伐无相关性[59]。另外，还有一些研究表明森林采伐后，土壤DOC含量并不会出现显著差异[14]。Quideau[60]等认为造林后，土壤DOC含量会提高；不过Collier 等[61]的结果表明造林与土壤中的DOC 含量不呈现相关性。

研究还发现，降解土壤DOC和CO2、CH4和 N2O等温室气体的排放和土壤营养物质的供给相关[62]。土壤中DOC的降解，能够降低DOC中亲水性物质的淋失，保障地下水的水质状况，从而使降解作用下剩余的疏水性物质更好的被土壤吸附[63]。此外，土壤可溶性有机碳作为微生物生长的良好碳源，其含量的高低在很大程度上对土壤微生物的代谢强度起着关键的控制作用，进而影响着温室气体的产生和排放。

5 小结

土壤溶解有机碳(DOC)在很大程度上影响着土壤一切物理、化学及生物过程，但还有一些问题需要深入研究，如：土壤DOC的物质结构、形成机理、降解机制、源和汇效应等；尚未建立统一标准的土壤DOC的提取和分析方法，确保实验数据测定的准确性；较少系统的研究土壤中微生物相关指标与土壤DOC之间的相互作用，以揭示土壤微生物对DOC的降解效应。目前对DOC的研究大都停留在室内模拟阶段，室内模拟实验的不足之处是现有技术还不能准确表征土壤真实的环境状况，影响因素比较单一，会使得实验脱离现场环境条件，而降低研究结果的说服力。